GLUT4 transporter ant its expression

Os tópicos seguintes apresentam os resultados das variáveis físico-químicas do esgoto sanitário amostrado na entrada e saída do tratamento secundário operado RALF.

4.1.1 Características físico-químicas do esgoto sanitário

Foram determinados, no esgoto amostrado, os valores médios e o desvio padrão para: potencial hidrogeniônico, temperatura, oxigênio dissolvido, nitrogênio amoniacal, demanda química de oxigênio, sólidos totais, sólidos totais fixos, sólidos totais voláteis e sólidos sedimentáveis. A ocorrência de diferenças significativas de cada parâmetro entre os meses de estudo foi avaliada com o teste de Fisher no nível de 95% de confiança (Tabela 11).

Tabela 11 – Médias e desvio padrão de parâmetros utilizados na caracterização do afluente e efluente do

RALF. (continua)

Parâmetros

Afluente

Janeiro/2014 Fevereiro/2014 Maço/2014 Abril/2014 Maio/2014

pH 7,02 ± 0,0 6,80 ± 0,1 6,99 ± 0,0 7,08 ± 0,0 6,88 ± 0,0 Temperatura (°C) 27,6 27,9 27,8 24,2 22,0 OD (mg ∙ L-1_{) --- 2,8 ---} NA (mg ∙ L-1_{) 63,08 ± 2,3 A 36,00 ± 0,0 B 33,17 ± 5,4 B 36,03 ± 3,1 B 15,20 ± 0,9 C} DQO (mg ∙ L-1_{) 491,30 ± 35,4 B 518,80 ± 3,5 AB 891,25 ± 97,2 A 728,8 ± 141,4 AB 528,8 ± 353,6 AB} ST (mg ∙ L-1_{) 798,00 ± 7,1 A 624,50 ± 24,7 B 654,50 ± 60,1 B 692,00 ± 22,6 AB 724,00 ± 89,1 AB} STF (mg ∙ L-1_{) 282,00 ± 15,6 A 158,50 ± 55,9 A 242,00 ± 19,8 A 196,00 ± 108,9 A 224,50 ± 37,5 A} STV (mg ∙ L-1_{) 516,00 ± 8,5 A 466,00 ± 80,6 A 412,50 ± 79,9 A 496,00 ± 86,3 A 499,50 ± 51,6 A} S. Sed. (mg ∙ (L ∙ h)-1_{) 2,35 ± 0,2 C 4,90 ± 0,1 A 4,12 ± 0,2 B 1,92 ± 0,4 C 0,40 ± 0,0 D} Efluente pH 6,96 ± 0,0 6,89 ± 0,0 6,91 ± 0,0 6,87 ± 0,0 6,85 ± 0,0 Temperatura (°C) 27,5 27,5 26,5 24,0 22,0 OD (mg ∙ L-1_{) --- 2,5 ---} NA (mg ∙ L-1_{) 66,17 ± 0,0 A 47,50 ± 0,86 B 44,25 ± 0,0 C 33,09 ± 2,6 D 23,63± 0,1 E} DQO (mg ∙ L-1_{) 173,00 ± 70,7 A 159,00 ± 3,5 AB 174,00 ± 10,6 A 116,50 ± 21,2 AB 83,00 ± 0,0 B} ST (mg ∙ L-1_{) 548,00 ± 84,8 A 231,00 ± 29,7 B 331,00 ± 12,7 B 298,00 ± 28,3 B 588,00 ± 17,0 A} STF (mg ∙ L-1_{) 354,50 ± 70,0 A 194,00 ± 11,31 B 167,50 ± 6,4 B 142,50 ± 7,8 B 201,50 ± 13,4 B} STV (mg ∙ L-1_{) 193,50 ± 14,8 B 175,00 ± 91,9 B 163,50 ± 19,1 B 155,50 ± 36,1 B 386,50 ± 30,4 A} S. Sed. (mL ∙ (L ∙ h)-1_{) 0,90 ± 0,1 A 0,40 ± 0,1 B 0,12 ± 0,2 BC 0,00 ± 0,0 C 0,20 ± 0,1 BC}

Tabela 11 – Médias e desvio padrão de parâmetros utilizados na caracterização do esgoto bruto e tratado na ETE operada com RALF. (conclusão)

Eficiência do sistema (%) DQO 64,79 69,35 81,87 84,01 84,30 ST 31,33 63,01 49,42 56,94 18,78 STF -25,00 -22,47 30,78 27,29 10,24 STV 62,5 62,45 60,36 68,65 22,62 S. Sed. 61,70 91,83 97,09 100,00 50,00 Nota: Teste de Fischer para comparação das médias ao nível de 5% de significância, letras diferentes indicam diferenças significativas.

Os valores de pH no afluente e efluente do RALF, estiveram próximos a neutralidade, favoráveis à existência de maior diversidade biológica, por estar na faixa de pH ideal entre 6 a 9, proporcionou assim, condições favoráveis ao tratamento biológico (METCALF; EDDY, 2003). O pH médio do afluente, esteve entre 6,80 a 7,08, estes foram semelhantes aos valores obtidos por Monaco (2014), Alves et al. (2007) e Tachini, Belli Filho e Pinheiro (2003), em seus estudos, detectaram pH no esgoto bruto entre 6,89 a 8,47. Após o tratamento biológico, foi possível observar que o pH sofreu uma leve acidificação, esteve entre 6,85 a 6,96 em conformidade com os limites de lançamento estabelecidos pela Resolução CONAMA n° 430/2011, a qual estipula a faixa de pH entre 5 a 9 (BRASIL, 2011).

A temperatura no esgoto, afluente e efluente, esteve entre 22,0 a 27,9 °C, estiveram próximas à temperatura ideal para as atividades bacterianas entre 25 a 35 °C. Por ser um sistema anaeróbio, temperaturas inferiores a 15 °C provocariam a inativação das bactérias produtoras de metano, isso mostra que a temperatura esteve ideal para o tratamento biológico do esgoto sanitário, favoráveis às reações químicas e biológicas (METCALF; EDDY, 2003).

As concentrações de OD no efluente foram sempre inferiores aos limites estabelecidos

na Resolução n°. 430/2011 do CONAMA que estabelece o valor mínimo de 5 mg ∙ L-1 de OD.

Com base nos valores encontrados neste estudo, é possível apontar influências negativas no corpo hídrico e consequentemente na vida dos organismos aquáticos do rio onde o mesmo é lançado (HAMMER, 2007).

Os valores de NA no afluente foram de 15,20 a 63,08 mg  L-1 _{e no efluente de 23,63}

a 66,17 mg  L-1_{. As maiores concentrações de NA ocorreram nos meses com temperaturas mais}

elevadas, um indicativo que essas condições ideias de temperatura e pH favoreceram a ocorrência das reações, esse aumento da fração de nitrogênio amoniacal, nos meses com temperaturas mais elevadas, pode estar relacionada ao aumento da conversão de nitrogênio orgânico em amoniacal. A menor concentração de NA, em maio, provavelmente ocorreu pelo

fato que a amostragem neste mês foi realizada após elevada precipitação pluviométrica. As concentrações de NA no esgoto tratado foram sempre superiores ao limite de lançamento estabelecido na Resolução 430/2011, de 20 mg ∙ L-1. Isso evidência, a necessidade de adotar etapas de tratamento subsequentes que proporcionem a conversão de nitrogênio amoniacal em nitrito e nitrato e a remoção deste antes do lançamento do efluente no corpo hídrico, uma vez que, o nitrogênio amoniacal favorece a redução de OD e do pH no corpo hídrico devido à ocorrência de processos oxidativos durante a conversão do nitrogênio amoniacal em suas formas inorgânicas (nitrito e nitrato), processo de nitrificação. Além disso, o nitrato é a forma disponível para as plantas, pode ser utilizado pelas plantas e algas na síntese protéica, isso indica a importância de reduzir este nutriente nos efluentes para prevenir a floração de macrófitas aquáticas, algas e a eutrofização do corpo hídrico receptor (METCALF; EDDY, 2003; ECKENFELDER, 2000; XU; SHEN, 2011).

A DQO é um parâmetro útil na determinação da quantidade de oxigênio necessária para oxidar a matéria orgânica presente no esgoto (HAMMER, 2007), os resultados indicaram que no afluente, a DQO esteve entre 491,30 a 891,25 mg  L-1, segundo Metcalf e Eddy (2003) essas concentrações são consideradas médias até 430 mg  L-1 e elevadas acima 800 mg  L-1. Estes resultados foram próximos aos obtidos por Bem e Lazzarin (2009) na mesma ETE obtiveram DQO entre 751,00 a 2097,5 mg  L-1. No efluente a DQO esteve entre 83,00 a 174 mg  L-1, foram semelhantes aos obtidos por Tachini, Belli Filho e Pinheiro (2002), no efluente

do RALF, em uma ETE localizada em Blumenau, SC, obtiveram DQO de 151,70 mg  L-1. A

DQO no efluente esteve em conformidade com os limites de lançamento estabelecidos na Resolução SEMA n°. 021/09, por ser inferior a 225 mg  L-1. A eficiência na redução da DQO foi de 64,79 a 84,30 % isso mostra que o RALF foi eficiente na degradação e remoção da matéria orgânica do esgoto.

Os ST no afluente ficaram na faixa de 624,50 a 798,00 mg ∙ L-1, são concentrações consideradas médias por Metcalf e Eddy (2003),estiveram próximas aos resultados obtidos por Alves (2007) em seus estudos com o esgoto sanitário bruto coletado na ETE de Passo Fundo, RS, a variação de ST foi de 202,00 a 904,00 mg  L-1. A eficiência na remoção de ST no sistema de tratamento foi de 18,78 a 63,01%, essa menor eficiência foi registrada no mês de maio, possivelmente foi proporcionada pela precipitação atípica que antecedeu a amostragem. No afluente, os STF, que correspondem o material mineral, variaram de 158,50 a 282,00 mg  L-1, considerados por Metcalf e Eddy (2003) concentrações baixas, no efluente os STF estiveram entre 142,00 a 354,50 mg  L-1. Os STV no afluente foram de 412,50 a 516,00 mg  L-1, e no

efluente entre 155,5 a 193,5 mg  L-1, estes foram superiores aos obtidos por Tachini, Belli Filho e Pinheiro (2003), em seus estudos com o esgoto sanitário bruto as concentrações de STV foi de 212,00 mg  L-1 e no efluente da ETE localizada em Blumenau, SC, o valor médio de STV foi de 123,00 mg  L-1. Os resultados mostraram que o efluente apresentou proporções semelhantes entre material orgânico, representado pelos STV, e mineral, representado pelos STF. A remoção de matéria orgânica no sistema de tratamento pode ser estimada pela remoção dos SV (BRAILE; CAVALCANTI, 1993). A eficiência na remoção de STF negativa nos meses de janeiro e fevereiro, são indícios do aumento da fração mineral no afluente, que pode estar relacionada ao carreamento de material inorgânico presente no lodo do RALF. A eficiência na remoção dos STV foi de 22,62 a 68,65%.

Os valores médios de S. Sed. no afluente estiveram na faixa de 0,40 a 4,90 mL (L  h)- 1_{, para Metcalf e Eddy (2003) esta é uma concentração baixa. No efluente, variaram de 0,00 a}

0,90 mL (L  h)-1, estiveram em conformidade com os limites estabelecidos na Resolução do CONAMA n°. 430/2011, inferior a 1 mL (L  h)-1. Estes sólidos correspondem à quantidade de sólidos em suspensão grosseira que pode ser retida por decantação simples, ao serem despejados nos corpos receptores contribuem com a formação de bancos de lodo (BRAILE; CAVALCANTI, 1993). Isso mostra a importância de remover estes sólidos, a fim de evitar possíveis alterações nos corpos hídricos. O RALF apresentou eficiência entre 50 a 100% na remoção de sólidos sedimentáveis, contudo, essa menor eficiência em maio provavelmente foi influenciada pela precipitação que antecedeu a amostragem realizada neste mês.

Com o propósito de verificar as relações entre os parâmetros avaliados no esgoto, foram calculados os coeficientes de correlação. No afluente, foi possível observar a ocorrência de correlações diretas entre nitrogênio amoniacal e temperatura (r = 0,66) e inversas entre S. Sed. e ST (r = 0,65). No efluente, foi possível observar a correlação direta entre nitrogênio amoniacal e pH (r = 0,97), DQO e pH (r = 0,84), nitrogênio amoniacal e temperatura (r = 0,89), DQO e temperatura (r = 0,96). O aumento da temperatura favorece o aumento da DQO e da concentração de nitrogênio amoniacal, o que está relacionado com o aumento da atividade biológica, que é propiciada devido resistência desses microrganismos a potenciais inibidores que podem estar presentes no esgoto sanitário, tais como metais e antibióticos. O aumento da temperatura favorece reações químicas que favorecem o aumento da hidrólise da matéria orgânica nitrogenada simples, como a uréia CO(NH2)2 em dióxido de carbono (CO2) e amônia